硝化-反硝化过程中，硝化反应主要受制于湿地溶合氧水平的高低，而反硝化反应则受制于碳源供给量的多少〔5〕。受限于湿地的结构，其内部溶解氧水平普遍较低，抑制了好氧微生物的活动和各种生化反应的进行，严重影响了人工湿地脱氮除污的效果 〔6〕。此外，目前很多城市污水的碳氮比值普遍偏小，并且难降解有机物在其中占有一定的比重〔7〕，不利于湿地反硝化作用的正常进行，也严重影响了湿地脱氮的效率〔8〕。投加外碳源可以有效提高人工湿地的反硝化速率。然而，补充过量碳源又会因为竞争溶解氧而限制（limit）硝化反应的有效进行。如何同时保障硝化-反硝化这一重要脱氮机制的畅通是提高湿地脱氮效率的关键所在。
在目前已有研究（research)中，对于通过提高溶解氧水平和投加外碳源来改善湿地脱氮效果的研究已有不少报道，但对溶解氧和碳源在人工湿地脱氮中耦合关系的分析却鲜有报道，也缺乏系统总结。笔者对溶解氧和碳源在人工湿地脱氮中的作用及主要来源进行了描述，重点论述并分析了溶解氧和碳源在人工湿地脱氮中的耦合关系，对同时保障湿地硝化-反硝化这一重要脱氮机制的畅通提出了建议。
1 溶解氧和碳源的作用及其主要来源
1.1 溶解氧与湿地脱氮
污水中的氮主要以有机氮和无机氮两种形态存在。中空纤维膜纺丝机外形像纤维状，具有自支撑作用的膜。它是非对称膜的一种，其致密层可位于纤维的外表面／如反渗透膜，也可位于纤维的内表面(如微滤膜和超滤膜)。对气体分离膜来说，致密层位于内表面或外表面均可。污水进入人工湿地后，有机氮被氨化成无机氮，通过硝化及反硝化作用进一步被去除。硝化作用受床体中溶解氧含量的影响很大，当湿地中DO含量足已支持好氧硝化细菌（fungus)的生长时，硝化反应才得以顺利进行〔9〕。许多文献中提到DO质量浓度超过1.5 mg/L才是硝化反应发生的先决条件〔10〕;当DO浓度过低时，不仅降低硝化反应速率和总脱氮率，而且出现亚硝酸盐的积累，但是人工湿地系统中的氧不仅仅被消耗于氮磷等营养物质的降解，还被消耗于有机物质的降解，本就有限的DO含量在湿地系统脱氮过程中就变得更为有限。因此，湿地氧环境关系到湿地的正常运转及其净化效果〔11〕。提高湿地硝化脱氮的效果，关键在于改善湿地内部的供氧环境，增加DO含量。
人工湿地中的DO主要来源于植物输氧作用、大气复氧和水体更新复氧〔12〕。大气复氧是湿地供氧的主要来源，对湿地系统的有效除污及正常运转具有重要意义。温度对人工湿地中大气复氧量有重要影响(influence)〔13〕。标准气压下饱和DO浓度公式为：
Os=14.54-0.39T+0.01T2
式中：Os――饱和（saturation）DO质量浓度，mg/L;
T――温度，℃。中空纤维膜纺丝机外形像纤维状，具有自支撑作用的膜。它是非对称膜的一种，其致密层可位于纤维的外表面／如反渗透膜，也可位于纤维的内表面(如微滤膜和超滤膜)。对气体分离膜来说，致密层位于内表面或外表面均可。
水体更新复氧的特点是人工湿地系统内水体的每次更新，都会带入所有进水中的溶解氧〔14〕。植物输氧的特点是人工湿地中植物能将光合作(collaborate)用产生的氧通过气道输送至根区，并在根区附近形成好氧、厌氧和缺氧的根区微环境，为根区的好氧、兼性和厌氧微生物发挥功效提供了适宜的生存环境〔15〕。其中，植物输氧和大气复氧是人工湿地自然供氧的主要途径。不同类型湿地由于构造的不同，对氧的主要获取途径也存在差异。对于表面流人工湿地，通过水体表面可以直接进行大气复氧。而对于潜流式人工湿地，由于污水流动方式和基质的阻碍作用，大气复氧只能提供非常有限的氧含量，植物输氧作用是潜流式人工湿地中溶解氧的主要来源。和水平潜流人工湿地相比，垂直流人工湿地独特的结构设计和水利流态使其更有利于湿地内部的供氧，创造出较好的氧环境〔11〕。考虑到垂直流人工湿地有较好的硝化能力，水平潜流人工湿地反硝化作用较好，两者结合构建复合人工湿地技术已成为提高湿地脱氮除污效果的一种有效途径。但是，通常大气复氧及植物输氧无法满足污水中各类污染物质的生化需氧量，也进一步造成湿地因缺乏足够的溶解氧而无法有效地去除各类污染物质，严重影响了湿地的脱氮除污效果。为了提高人工湿地对多种污染物的去除效率，各类人工增氧技术已逐步被应用到人工湿地中，主要包括改进湿地工艺设计和进水方式、自动增氧、进水预曝气和铺设曝气管等〔15〕。合理应用各类增氧技术对提高湿地溶解氧水平和增加湿地脱氮效率起着重要作用。
1.2 碳源与湿地脱氮
根据反硝化原理，反硝化过程(guò chéng)是NO3-在反硝化细菌的作用下被还原为N2或N2O从污水中溢出，其中反硝化菌可以利用碳源作为电子供体来脱氮，因此碳源对湿地反硝化脱氮效果的影响很大〔16, 17〕。
人工湿地中的碳(C)源主要包括(bāo kuò)进入湿地的污水中所含的碳源、内源碳和外加碳源。湿地中的内碳源主要包括微生物分解或植物根系分泌产生的有机物质、植物枯落物分解产生的有机物质和基质中沉积的有机物质。外加碳源包括糖类物质和液体碳源为主的易生物降解的传统碳源〔18〕、天然植物材料和天然有机物为主的新型碳源〔19〕。
以糖类物质和液体碳(C)源为外加碳源时，费用较高，同时也增加了处理工艺的运行成本，且甲醇、乙酸等有机碳源具有一定毒性，也进一步阻碍其开发使用。为了进一步降低水体脱氮的成本，一些来源充足、取材方便且成本低廉的天然植物材料和天然有机物等新型碳源正日益受到广泛(extensive)关注〔20〕。已有研究表明〔21〕，以天然植物材料为代表的新型碳源因本身富含纤维素类物质，通过合理利用可以有效解决人工湿地处理低碳氮比污水时脱氮效率低的难题。
2 溶解氧和碳源在脱氮中的耦合关系分析
在湿地硝化-反硝化脱氮的过程中，硝化反应只是将NH4++-N转化成NO3--N，并没有从根本上使氮从水体中脱除。而反硝化作用则是将NO3--N转换成N2或N2O，最终使水体中的氮转化成气态氮逸出系统。因此，反硝化反应往往被认为是控制湿地脱氮的限制性因素〔22〕。有机碳源是反硝化作用主要的电子供体，碳源的不足是制约反硝化的关键因素。补充碳源提高了水体中的碳氮比，为微生物反硝化作用提供了充足的电子供体，因此提高进水碳氮比被认为是提高湿地反硝化脱氮效果的有效途径〔23〕。但是随着碳氮比的增加，造成在硝化阶段碳源与NH4++-N竞争消耗溶解氧，导致NH4++-N因缺乏足够的溶解氧而无法有效地去除和转化。陈庆昌等〔17〕研究也发现，碳氮比越大，人工湿地系统对NH4++-N的去除效果越差，碳氮比的提高抑制了湿地硝化作用的进行，从而抑制了NH4++-N的有效转化，NH4++-N去除率随碳氮比提高而降低。因此，合理调整湿地进水中的碳氮比被认为是提高湿地脱氮效率的关键所在。
Yi Ding等〔4〕研究发现，在湿地系统进水时检测到的DO介于3.8~4.7 mg/L，而出水时检测到的DO仅为0.5~1.7 mg/L，DO主要通过好氧呼吸和化学需氧的过程被消耗。考虑到部分DO可能在氧化有机物质的过程中已经被消耗，可供硝化反应发生的氧含量更加有限。随碳氮比的提高，DO含量减少，同时NH4++-N去除率随碳氮比的升高而降低（reduce)。碳氮比为6.0被认为是最适宜的进水碳氮比，此时总氮平均去除率达51%。连小莹等〔24〕研究发现，当潜流式人工湿地进水碳氮比由2.0增大到6.0时，总氮的去除效率由45%提高到70%;而当进水碳氮比由6.0增大到14.0时，总氮的去除效率仅由70%提高到85%，提高的幅度相对较小。潜流式人工湿地对总氮的去除效率随NH4++-N/TN的增加而降低，随着NO3--N/TN的增加而提高。碳氮比为6.0是系统中有机物浓度成为湿地脱氮限制（limit）性因素的临界点，因此也被认为是最适宜的进水碳氮比值。陈庆昌等〔17〕研究发现，碳氮比为7.1~8.1是系统脱氮最适宜的进水碳氮比值。贾文林等〔23〕研究发现，TN 的去除率随碳氮比的增大而逐渐提高，当碳氮比为5时，TN去除率能达到63.8%，当碳氮比大于5后，TN去除率变化不大。NH4++-N去除率随着碳氮比的增加而降低。碳氮越高，反硝化过程越彻底（thorough)，NO3--N的去除也越彻底。因此，碳氮比为5.0被认为是系统脱氮的最适宜进水碳氮比值。通过合理调控进水碳氮比，不仅能提高系统脱氮效率，还能降低系统脱氮的成本〔21〕。上述已有研究表明进水碳氮比为5.0~8.0是充分发挥人工湿地硝化-反硝化脱氮效果的最佳进水范围。具体参见
3 结论
溶合氧和碳(C)源是影响人工湿地硝化-反硝化脱氮的两个关键因素。其中，硝化反应主要受制于湿地溶解氧水平的高低，而反硝化过程则受制于碳源供给量的多少。氮的去除主要是依靠微生物的反硝化作用使其转化为气体逸出系统。因此，在进水总氮浓度一致的情况下，进水中有机物浓度的增加有利于反硝化过程的顺利进行。但是随着碳氮比的增加，造成在硝化阶段碳源与NH4++-N竞争(competition)消耗溶解氧，导致NH4++-N因缺乏足够的溶解氧而没有办法有效地去除和转化。因此，合理调整湿地进水中的碳氮比被认为是提高湿地脱氮效率的关键所在。通过合理调控进水碳氮比，还能降低系统脱氮的成本。通过对人工湿地中溶解氧水平和碳源含量之间耦合关系的界定分析，从而确定最适宜的进水碳氮比值，已有研究表明进水碳氮比为5.0~8.0是充分发挥人工湿地硝化-反硝化脱氮效果的最佳进水范围。
